Risikovurderingsinformasjonssystemet

Toksisitetsprofiler

Formelt Toksisitetssammendrag FOR CHRYSEN

MERK: selv om toksisitetsverdiene som presenteres i disse toksisitetsprofilene var korrekte på det tidspunktet de ble produsert, kan disse verdiene endres. Brukere bør alltid henvise Til Toksisitetsverdidatabasen for gjeldende toksisitetsverdier.

SAMMENDRAG 1. INTRODUKSJON2. METABOLISME OG DISPOSISJON 2.1 ABSORPSJON2. 2 DISTRIBUSJON2. 3 METABOLISME2. 4 UTSKILLELSE 3. NONCARCINOGENIC HELSEEFFEKTER 3.1 ORAL EKSPONERING3. 2 INNÅNDING EKSPONERING3.3 ANDRE EKSPONERINGSVEIER3, 4 MÅLORGANER / KRITISKE EFFEKTER 4. KARSINOGENITET 4.1 ORAL EKSPONERING4. 2 INHALASJONSEKSPONERING4. 3 ANDRE EKSPONERINGSVEIER4. 4 EPA EVIDENSVEKT4. 5 KARSINOGENITET HELLINGSFAKTORER 5. REFERANSER

desember 1994

Utarbeidet Av: H. T. Borges, Ph. D., MT(ASCP), D. A. B. T., Chemical Hazard Evaluation Group, Biomedical And Environmental Information Analysis Section, Health Sciences Research Division, *, Oak Ridge, Tennessee.

Forberedt PÅ: OAK RIDGE RESERVATION MILJØ RESTAURERING PROGRAM.

*Administrert Av Martin Marietta Energy Systems, Inc., FOR Det Amerikanske Energidepartementet underkontrakt Nr. DE-AC05-84OR21400.

OPPDATERING AV TOKSISITETSSAMMENDRAG

denne rapporten er en oppdatering Av Toksisitetssammendraget For Chrysene (CAS Registry No. 218-01-9). Denoriginal sammendrag for dette kjemikaliet ble sendt inn i November 1991. Oppdateringen ble utført av incorporating noen nye helse toksisitetsdata publisert siden den opprinnelige innsending av rapporten. Relevante farmakokinetiske, toksikologiske, kreftfremkallende og epidemiologiske data ble innhentet gjennom online søk I TOXLIN-databasen fra 1991 til 1994. I tillegg ble eventuelle endringer I EPA-godkjente toksisitetsverdier (referansedoser, referansekonsentrasjoner eller krefthelling faktorer) fra INTEGRATED Risk Information System (IRIS) (gjeldende fra desember 1994) og / Eller Health EffectsAssessment Summary Tables, Årlig FY-94 Og Juli Supplement no. 1, for dette kjemikaliet innlemmet i denne oppdateringen.

SAMMENDRAG

Chrysen, et polysyklisk aromatisk hydrokarbon, er en allestedsnærværende miljøforurensning dannet primært ved ufullstendig forbrenning av organiske forbindelser. Selv om det er tilstede i kull og olje, er tilstedeværelsen av chrysen i miljøet et resultat av menneskeskapte aktiviteter som kullforbrenning og forgasning; bensineksos; diesel og flyutslipp; og utslipp fra cokeovens, peisovner og avfallsforbrenning (IARC, 1983; ATSDR, 1990). Chrysene er ikke produserteller brukes kommersielt, og bruken er begrenset strengt til forskningsapplikasjoner.

Lite informasjon om absorpsjon, distribusjon, metabolisme og utskillelse av chryseninhumans er tilgjengelig. Dyrestudier har vist at omtrent 75% av det administrerte chrysenem kan absorberes av orale, dermale eller innåndingsveier (Grimmer et al., 1988; Modica et al.(1983; Chang,1943). Etter absorpsjon fordeles chrysen fortrinnsvis til svært lipofile områder av kroppen, spesielt adipose og brystvev (Bartosek et al., 1984; Modica et al., 1983). Fase Imetabolisme av chrysen, enten i lunge, hud eller lever, medieres av blandede funksjonsoksidaser. Metabolismen resulterer i dannelsen av 1,2 -, 3,4-og 5,6-dihydrodioler samt dannelsen av 1 -, 3-og 4-fenolmetabolitter (Sims, 1970; Nordquist et al., 1981; Jacob et al., 1982, 1987). Ytterligere Fase i metabolisme av chrysen 1,2-dihydrodiol danner chrysen 1,2-dihydrodiol-3,4-epoksydog 9-hydroksykrysen 1,2-diol-3,4-oksid. Disse metabolittene ble vist å ha mutagen ogalkylerende aktivitet (Hodgson et al., 1983; Wood et al., 1977; Wood et al., 1979). Fase II metabolisme avkrysen resulterer i dannelsen av glukuronid – og sulfatesterkonjugater; glutathioneconjugater av diol – og triol-epoksider dannes imidlertid også (Sims Og Grover, 1974, 1981; Hodgson et al., 1986; Robertson og Jernströ, 1986). Hepatobiliær sekresjon med eliminering i avføring eroverveiende utskillelsesvei (Schlede et al., 1970; Grimmer et al., 1988).

systemiske, utviklingsmessige og reproduktive helseeffekter hos Mennesker eller dyr etter eksponering for krysen ble ikke identifisert. På grunn av mangel på systemiske toksisitetsdata er referansedosen (RfD) og referansekonsentrasjonen (RfC) for chrysen ikke avledet (EPA, 1994A, b). Målorganerhar ikke blitt beskrevet, selv om chrysen kan indusere immunsuppresjon som ligner på visse andre. Orale og inhalerte karsinogene bioassays ble ikke identifisert. I museskinnmalingsstudier var chrysene en initiator for papillomer og karsinomer. I tillegg har intraperitoneale injeksjoner avkrysen indusert leveradenomer og karsinomer hos MANNLIGE CD-1 Og BLU/Ha Sveitsiske mus. EPA (1994A,b) har klassifisert chrysen i vekt-av-bevis Gruppe B2, sannsynlig humant karsinogen, basert på induksjon av levertumorer og skinpapillomer og karsinomer etter behandling og mutagenisitet og kromosomale abnormaliteter indusert i in vitro tester.

1. INNLEDNING

Chrysen (CAS Nummer 218-01-9), et polycyklisk aromatisk hydrokarbon (PAH), er også kjent med synonymer 1,2-benzofenantren, benzofenantren, 1,2-benzfenantren, 1,2-benzfenantren og 1,2,5,6-dibenzonaftalen. Ren chrysen har en molekylvekt på 228 g / mol og er enfargeløs ortho-rhombic bipyramidal krystallinsk fast stoff som sterkt fluorescerer rød-blå under ultrafiolett lys. Chrysen har et smeltepunkt PÅ 255C, et kokepunkt PÅ 448C, en tetthet på 1,274 g / cm3, oget damptrykk på 6, 3×10-9 mm Hg (Weast, 1988). Det er nesten uløselig i vann; bare litt løseligi alkohol, eter, karbon bisulfid eller iseddik; og moderat løselig i benzen (Budavariet al., 1989). Chrysen brukes ikke eller produseres kommersielt; det brukes primært i forskningsapplikasjoner.

Chrysen er en allestedsnærværende miljøforurensning som oppstår som et produkt avufullstendig forbrenning av organiske forbindelser. Miljø antropogene kilder til chryseneinkludere bensin, diesel og fly turbin eksos; kull forbrenning og forgasning; utslipp fra koks ovner, vedovner, og avfallsforbrenning; og ulike industrielle anvendelser som jern, aluminium og stålproduksjon. Chrysen er også en bestanddel av kull, olje og deres destillater som kulltjære og kreosot (IARC, 1983; ATSDR, 1990). Ikke-menneskeskapte kilder til chrysene inkluderer skog-og gressbranner, samt vulkaner; disse sistnevnte kildene bidrar imidlertid ikke betydelig til den totale miljøkonsentrasjonen av chrysen(ATSDR, 1990).

Mennesker blir utsatt for chrysen ved oral, innånding og dermal ruter. Eksponering oppstårgjennom forbruk av frukt og grønnsaker dyrket i områder med høy jord eller atmosfærekonsentrasjoner av chrysen og fra å drikke eller bruke vann forurenset med chrysen. Kjøtt,spesielt de med høyt fettinnhold, bidrar betydelige mengder chrysen til diettenfra pyrolysen av fett under tilberedningsprosessen. Mat røkt eller kokt over åpne kullinneholder enda større konsentrasjoner. Betydelig eksponering for chrysen skjer også gjennominnånding av mainstream og sidestream sigarettrøyk (IARC, 1983). Yrkesmessig eksponering forkrysen oppstår under tjæreproduksjon eller fra kokeanlegg, kullforgasning, røykhus og røkt kjøttproduksjon, vei-og tak-tarring, forbrenningsanlegg og aluminiumproduksjon.

2. METABOLISME OG DISPOSISJON

2.1 ABSORPSJON

Informasjon om absorpsjon av chrysen hos mennesker ble ikke funnet. Men påvisningen Av Pah, inkludert chrysen og dets metabolitter, i urinen til personer som røyker (Becher,1986), arbeider i industrielle miljøer med høye atmosfæriske konsentrasjoner (Becher og Bjorseth, 1983), eller bruker terapeutiske kulltjærekremer (Clonfero et al., 1986) gir indirekte bevis påinnånding og dermal absorpsjon. Dyrestudier viser at oral, innånding og dermal absorpsjon av chrysen forekommer. Opptil 74% av den administrerte dosen av chrysen ble gjenfunnet i urin og avføring hos rotter etter oral, sonde eller intratrakeal instillasjon (Grimmer et al., 1988; Modica etal.(1983; Chang, 1943). Chrysen ble påvist i urinen Hos osborne-Mendel rotter følgendeintrapulmonal instillasjon (Grimmer et al., 1988).

2.2 DISTRIBUSJON

fordelingen av chrysen er ikke undersøkt hos mennesker. Etter oral behandling ble det funnet toppkonsentrasjoner av chrysen i rotteblod og lever en time etter behandling. Denkonsentrasjon i leveren var 4-10 ganger høyere enn i blodet (Bartosek et al., 1984; Modica et al., 1983). Etter omfordeling var vevskonsentrasjonen av chrysen relatert tillipidinnhold. De høyeste konsentrasjonene ble funnet 3 timer etter behandling i fettvevetfulgt i rekkefølge av brystvev, hjerne, lever og blod (Bartosek et al., 1984; Modica et al.,1983). Konsentrasjonen av chrysen i vev var ikke doserelatert. Dette antyder metning avabsorpsjonsmekanismer.

2.3 METABOLISME

in vitro studier har fastslått At Fase I metabolisme av chrysen er mediert av det blandede funksjonsoksidasesystemet. I preparater fra rottelever var 1,2 -, 3,4-og 5,6-dihydrodiol, så vel som 1 -, 3-og 4-fenolderivatene de primære metabolittene som ble dannet (Sims, 1970;Nordquist et al., 1981; Jacob et al., 1982, 1987). Disse samme metabolittene ble også identifisert umenneskelige (Weston et al. 1985) og museskinnstudier (Weston Et al., 1985, Kristian et al., 1983). Arene oksid mellomprodukter av chrysen har ikke blitt isolert, selv om den metabolske dannelsen avdihydrodiolene og fenolene gir indirekte bevis på deres eksistens (Sims Og Grover, 1974;1981). I mus og menneskelig hud forberedelser (Weston Et al., 1985; Hodgson et al., 1986), hamstercells (Phillips Et al.( 1986) og preparater av rottelever (Hodgson Et al., 1985; Nordquist et al., 1981), gir ytterligere oksidasjon av 1,2-dihydrodiol av chrysen ved cytokrom P-450 1,2-dihydrodiol-3,4-epoksid. Ytterligere metabolisme av chrysen for å danne 9-hydroksykrysen 1,2-dihydrodiol-3,4-oksid er ikke påvist hos mennesker, men har blitt rapportert å forekomme i museskinn (Weston et al.,1985; Hodgson et al., 1986), hamsterceller (Phillips Et al. 1986) og rotteleverpreparater (Hodgsonet al., 1985; Nordquist et al., 1981). I nyere in vivo-og in vitro-studier ble det rapportert atkrysen kan gjennomgå bioalkylering og hydroksylering for å danne 6-metylkrysen og 6-hydroksymetylkrysen i rottelever cytosol og rotte dorsal subkutant vev (Myers And Flesher,1991). Chrysen1,2-dihydrodiol-3,4-epoksyd og 9-hydroksykrysen 1,2-dihydrodiol-3,4-oksydarealkylerende midler (Hodgson et al., 1985) og, sammen med metabolsk aktivert chrysen 1,2-dihydrodiol, har mutagen aktivitet i in vitro bakterielle og pattedyrcellesystemer (Wood etal., 1977; Wood et al., 1979, Jørgen et al., 1993).

Fase II metabolisme av chrysen resulterer i dannelsen av sulfatester og glukuronidekonjugater av dihydrodiolene og fenolene dannet under Fase I metabolisme (Sims Og Grover,1974, 1981). Glutationkonjugater, fra konjugasjonen av diol-og triol-epoksider av chrysen, har også blitt identifisert (Hodgson et al., 1986; Robertson og Jernströ, 1986).

2,4 UTSKILLELSE

utskillelsen av chrysen har ikke blitt grundig undersøkt. Imidlertid er det sannsynlig lik hepatobiliær utskillelse med eliminering i avføring som rapportert for andre Pah (Schlede et al.,1970). Hos rotter behandlet med 50 ug chrysen med sonde eller med 400 eller 800 ng chrysen byintratracheal instillasjon, ble henholdsvis 74%, 53% og 73% av dosen utskilt innen 3 dager etter behandling (Grimmer et al., 1988). Omtrent 90% av den utskilte chrysen ble gjenfunnet i feces innen 24 timer etter behandling.

3. IKKE-KARSINOGENE HELSEEFFEKTER

3.1 ORALE EKSPONERINGER

3.1.1 Akutt Toksisitet

Informasjon om akutt oral toksisitet av chrysen til mennesker eller dyr er ikke tilgjengelig.

3.1.2 Subkronisk Toksisitet

informasjon om subkronisk oral toksisitet av chrysen til mennesker eller dyr er ikke tilgjengelig.

3.1.3 Kronisk Toksisitet

Informasjon om kronisk oral toksisitet av chrysen til mennesker eller dyr er ikke tilgjengelig.

3.1.4 Dvelopmental-Og Reproduksjonstoksikologi

Informasjon om utviklings-Og reproduksjonstoksisitet av chrysen for mennesker eller dyretter oral eksponering er ikke tilgjengelig.

3.1.5 Referansedose

En Referansedose for chrysen er ikke tilgjengelig på dette tidspunktet (EPA, 1994A,b).

3.2 INHALASJONSEKSPONERINGER

3.2.1 Akutt Toksisitet

Informasjon om akutt inhalasjonstoksisitet av chrysen til mennesker eller dyr er ikke tilgjengelig.

3.2.2 Subkronisk Toksisitet

Informasjon om subkronisk inhalasjonstoksisitet av chrysen til mennesker eller dyr er ikke tilgjengelig.

3.2.3 Kronisk Toksisitet

Informasjon om kronisk inhalasjonstoksisitet av chrysen til mennesker eller dyr er ikke tilgjengelig.

3.2.4 Utviklings-Og Reproduksjonstoksisitet

informasjon om utviklings-Og reproduksjonstoksisitet av chrysen til mennesker eller dyr etter inhalasjonseksponering er ikke tilgjengelig.

3.2.5 Referansekonsentrasjon

En Referansekonsentrasjon for chrysen er ikke tilgjengelig på dette tidspunktet (EPA, 1994A,b).

3.3 ANDRE EKSPONERINGSVEIER

informasjon om giftighet av chrysen til mennesker eller dyr fra andre eksponeringsveier ikke tilgjengelig.

3.4 MÅLORGANER / KRITISKE EFFEKTER

3.4.1 Orale Eksponeringer

3.4.1 .1 Primære målorganer

Studier som beskriver spesifikke målorganer for krysentoksisitet etter oral behandling, ble ikke identifisert. Imidlertid kan avledninger fra studiet av Andre Pah gjøres.

Immunsystem: typisk induserer kreftfremkallende Pah immunsuppresjon i laboratoriedyr, mens ikke-karsinogene Pah ikke gjør det (Dean et al., 1986). Om chrysen, svakt karsinogen PAH, induserer immunsuppresjon etter oral behandling, er ikke kjent. White et al. (1985) har rapportert at antistoffdannelse ikke ble redusert i kvinnelig B6C3F1mice som fikk chrysen ved subkutan injeksjon.

3.4.1.2 Andre målorganer

Andre målorganer etter oral eksponering for chrysen er ikke beskrevet.

3.4.2 Inhalasjonseksponeringer

3.4.2.1 primære målorganer

Studier som beskriver spesifikke målorganer for krysentoksisitet etter inhalasjonseksponeringble ikke identifisert. Imidlertid kan avledninger fra studiet av Andre Pah gjøres.

Immunsystem: Vanligvis kreftfremkallende Pah indusere immunsuppresjon i laboratoriedyr, mens noncarcinogenic Pah ikke (Dean et al ., 1986). Om chrysen, svakt karsinogen PAH, induserer immunsuppresjon etter inhalasjonseksponering, er ikke kjent. White et al. (1985) har rapportert at antistoffdannelse ikke ble redusert i kvinnelig B6C3F1mice som fikk chrysen ved subkutan injeksjon.

3.4.2.2 Andre Målorganer

Andre målorganer etter inhalasjonseksponering for chrysen er ikke beskrevet.

4. KARSINOGENITET

Det er Gjort Mange epidemiologiske studier som undersøkte økt forekomst av svulster hos personer utsatt for pah-utslipp fra koksovner og ulike tars (Lloyd, 1971,Redmond et al., 1972, Martin et al., 1975; Hammond et al.(1976; Maclure Og MacMahon, 1980). Detmå huskes at disse studiene utføres på blandinger som inneholder Andre Pah ogkjente kreftfremkallende stoffer fra kjemisk urelaterte arter. Derfor gir disse studiene ikke direktebevis på karsinogenitet av chrysen.

4.1 ORAL EKSPONERING

Informasjon om karsinogenitet av chrysen etter oral eksponering for mennesker eller dyr er ikke tilgjengelig.

4.2 INHALASJONSEKSPONERINGER

Informasjon om karsinogenitet av chrysen etter inhalasjonseksponering for mennesker eller dyr er ikke tilgjengelig. Imidlertid Wenzel-Hartung et al. (1990) studerte karsinogeniteten avkrysen hos kvinnelige osborne-Mendelrotter som fikk en enkelt intrapulmonal injeksjon av 1 mg or3 mg chrysen i et bivoks / trioktanoin kjøretøy. Median overlevelsestid for rotter behandlet med krysen var noe redusert (96 uker og 95 uker for rotter behandlet med henholdsvis 1 mg og 3 mg) sammenlignet med kontrollrotter (henholdsvis 100 uker og 105 uker for kjøretøybehandlede og ikke-behandlede rotter). Doseavhengige økninger i forekomsten av lungekarsinomer ble observert hos chrysenbehandlede rotter , men tumortypene ble ikke beskrevet. Ingen svulster ble observert i noen av kontrollrottene. Basert på resultatene av denne studien beregnet forfatterne akarcinogen styrke på 0,03 for chrysen i forhold til benzopyren (1.0) og en effektiv dose i 10% av dyrene (ED10) for karsinogenitet på 1,015 mg.

4.3 ANDRE EKSPONERINGSVEIER

Tallrike bioassays som vurderer karsinogenitet av chrysen hos rotter og mus etterdermal, subkutan og intraperitoneal behandling er utført. Generelt, disse analysenehar etablert chrysen som et svakt karsinogen i forhold til andre Pah. Imidlertid har to metabolitter avkrysen, chrysen-1,2-diol-3,4-epoksyd og 9-hydroksykrysen 1,2-diol-3,4-oksid, blitt vist for å indusere flere svulster enn chrysen, for å være sterkere alkyleringsmidler og å besittermutagen aktivitet i in vitro bakterielle analyser (Chang et al ., 1983; Slaga et al., 1980; Buening et al.,1979; Levin et al., 1978).

i to karsinogenitetsbioassays produserte chrysen administrert ved intraperitoneal injeksjon en signifikant doserelatert økning i forekomsten av leveradenomer og karsinomer hos behandletcd – 1 og BLU/Ha hannmus (Wislocki et al., 1986; Buening et al., 1979). I tillegg økte chryseneøkningen av malignt lymfom hos lavdose hannmus (160 ug / mus) og lungadenomer / karsinomer hos høydose hannmus (640 ug/mus) i forhold til samtidig kontroll CD-1MICE (Wislocki et al ., 1986). Økt tumor forekomst ble ikke funnet i kvinnelige mus i theWislocki et al. (1986) eller Buening et al. (1979) studier.

i mange hud maleri carcinogenicity bioassays, chrysen ble vist å initiere skinpapillomas og karsinomer i ulike musestammer (C3h, ICR/Ha Swiss, Ha/ICR/Mil Swiss, CD-1, andSencar) når behandlinger ble etterfulgt av dekahydronaftalen, croton olje, eller phorbol myristateacetat forfremmelse (Van Duuren et al., 1966; Hecht et al., 1974; Levin et al., 1978; Wood et al., 1979; Wood et al., 1980). En studie rapporterte at chrysen er et komplett kreftfremkallende middel (som har initiert og fremme aktivitet) (Wynder Og Hoffmann, 1959). I denne studien, bruk av 1% chrysene tilryggene til kvinnelige Sveitsiske mus 3 ganger/uke for resten av livet økte forekomsten av hudpapillomer og karsinomer. Siden renheten av chrysen ikke ble rapportert, svulstenekan ha blitt indusert av Andre Pah eller ikke-metabolske metylderivater av chrysen. Derfor er resultatene av denne studien ikke avgjørende.

4.4 EPA VEKT-AV-BEVIS

Klassifisering: B2; sannsynlig humant karsinogen (EPA, 1994A).

Basis: Ingen data fra mennesker var tilgjengelige, men tilstrekkelige animalske bioassays viser at chryseninduserer karsinomer og maligne lymfomer hos mus etter intraperitoneal injeksjon og skinkarcinomer etter hudeksponering. Chrysen produserte kromosomale abnormiteter inhamster og musekimceller etter eksponering av sonde og ga positive resultater ibakterielle mutagenisitetsanalyser og transformerte pattedyrceller eksponert i kultur (EPA,1990A).

4.5 KARSINOGENITET SKRÅNINGSFAKTORER

4,5.1 Oral

en hellingsfaktor for chrysen etter oral eksponering er utilgjengelig (EPA, 1994A,b).

4.5.2 Inhalasjon

en hellingsfaktor for chrysen etter inhalasjonseksponering er utilgjengelig (EPA, 1994A,b).

5. REFERANSER

Atsdr (Byrå For Giftige Stoffer Og Sykdomsregister). 1990. Toksikologisk Profil For Chrysen. Utarbeidet Av Clement Assoc., Inc. under kontrakt 205-88-0608. U. S. Public Health Service (engelsk).ATSDR / TP-88/11.

Bartosek, I., A. Guaitani, R. Modica, M. Fiume og R. Urso. 1984. Sammenlignende kinetikk av oralbenz (a)antracen, chrysen og trifenylen hos rotter: Studie med hydrokarbonblandinger. Toxicol. Lett. 23: 333-339.

Becher, G. Og A. Bjorseth. 1983. Bestemmelse av eksponering for polycykliske aromatiske hydrokarboner vedanalyse av human urin. Kreft Lett. 17: 301-311.

Becher, G. 1986. Bestemmelse av eksponering FOR PAH ved analyse av urinprøver. In: C. C. Harris, Eds., Banbury Rapport, Cold SpringHarbor Laboratory, New York.

Budavari, S., Mj O ‘ Neil, A. Smith Og P. E. Heckelman. 1989. In: Merck-Indeksen, 11.utg., Merck & Co., Inc., Rahway, NJ, s.350.

Buening, M. K., W. Levin, J. M. Karle, H. Yagi, D. M. Jerina og A. H. Conney. 1979. Tumorigenisitet ofbay-region epoksider og andre derivater av chrysen og fenantren hos nyfødte mus. Kreft Res. 39: 5063-5068.

Chang, R. L., W. Levin, A. W. Wood, Et al. 1983. Tumorigenisitet av enantiomerer av chrysen 1,2-dihydrodiol og diastereomere bay-regionen chrysen 1,2-diol-3,4-epoksider på museskinn og hos nyfødte mus. Kreft Res. 43: 192-196.

Chang, L. H. 1943. Fekal utskillelse av polycykliske hydrokarboner etter deres administrasjon tilrotten. J. Biol. Chem. 151: 93-99. (Sitert i ATSDR, 1990)

Cheung, Y-L., T. J. B. Gray, Og C. Ioannides. 1993. Mutagenitet av chrysen, dets metyl-og benzoderivativer, og deres interaksjoner med cytokromer P-450 og Ah-reseptoren; relevans forderes kreftfremkallende styrke. Toksikologi 81: 69-86.

Clonfero, E., M. Zordan, D. Cottica, et al. 1986. Mutagen aktivitet og polycykliske aromatiskehydrokarbonnivåer i urin hos mennesker utsatt for terapeutisk kultjære. Karsinogenese 7: 819-823.

Dean, J. H., M. J. Murray og E. C. Ward. 1986. Giftige Responser Av Immunsystemet. I: Casarettand Doull ‘ S Toxicology: The Basic Science Of Poisons, Tredje Utgave, C. D. Klaassen, M. O. Amdurand J. Doull, Eds., Macmillian Publishing Co., New York, NY, s.271-272.

Grimmer, G., H. Brune, G. Dettbarn, et al. 1988. Urin og fekal utskillelse av chrysen ogkrysenmetabolitter hos rotter etter oral, intraperitoneal, intratrakeal eller intrapulmonær applikasjon. Arch. Toxicol. 62: 401-405.

Hammond, E. D., I. J. Selikoff, P. O. Lawther og H. Seidman. 1976. Innånding AV BP og kreft imann. Anne. NY Acad. Sci. 271: 116-124. (Sitert i ATSDR, 1990)

Hecht, S. S., W. E. Bondinell og D. Hoffmann. 1974. Chrysen og metylkrysener: Tilstedeværelse itobakkrøyk og karsinogenitet. J. Natl. Kreft Ist. 53: 1121-1133.

Hodgson, R. M., A. Weston Og P. L. Grover. 1983. Metabolsk aktivering av chrysen i museskinn: Bevis for involvering av triol-epoksid. Karsinogenese 4: 1639-1643.

Hodgson, R. M., A. Seidel, W. Bochnitschek, H. R. Glatt, F. Oesch og P. L. Grover. 1985. Formasjonenav 9-hydroksykrysen-1,2-diol som et mellomprodukt i metabolsk aktivering av chrysen. Karsinogenese 6: 135-139.

Hodgson, R. M., A. Seidel, W. Bochnitschek, H. R. Glatt, F. Oesch og P. L. Grover. 1986. Metabolisme av bay-regionen diol-epoksid av chrysen til et triol-epoksid og enzymet-katalysertkonjugering av disse epoksydene med glutation. Karsinogenese 7: 2095-2098.

Iarc (Det Internasjonale Organet For Kreftforskning). 1983. In: IARC Monografier om Evalueringav Kreftfremkallende Risiko For Kjemikalier Til Mennesker: Polynuclear Aromatiske Forbindelser, Del I, Kjemiske, Miljømessige Og Eksperimentelle Data, Vol. 32, Iarc, Lyon, Frankrike, s.247-261.

Jacob, J., A. Schmoldt Og G. Grimmer. 1982. Dannelse av kreftfremkallende og inaktive krysenemetabolitter ved rottelevermikrosomer av ulike monooksygenaseaktiviteter. Arch. Toxicol. 51: 255-265.

Jacob, J., A. Schmoldt, M. Hamann, G. Raab og G. Grimmer. 1987. Monooksygenase induksjon avulike xenobiotika og dens innflytelse på rottelevermikrosomal metabolisme av chrysen isammenligning med benzantracen. Kreft Lett. 34: 91-102.

Levin, W., A. W. Wood, R. L. Chang, Et al. 1978. Bevis for bay region aktivering av chrysen 1,2-dihydrodiol til en ultimate kreftfremkallende. Kreft Res. 38: 1831-1834.

Lloyd, J. W. 1971. Langsiktig dødelighetsstudie av stålarbeidere. V. Respiratoriske kreft i coke plantworkers. J. Occup. Med. 13: 53-68. (Sitert I ATSDR, 1990)

Maclure, K. M. Og B. MacMahon. 1980. Et epidemiologisk perspektiv på miljøkarsinogenese. Epidemiol. Åp 2: 19-48. (Sitert i ATSDR, 1990)

Mazumdar, S., C. K. Redmond, W. Sollecito, Og N. Sussman. 1975. An epidemiological study ofexposure to coal tar pitch volatiles among coke oven workers. J. Air Pollut. Control. Assoc. 25: 382-389. (Cited in ATSDR, 1990)

Modica, R., M. Fiume, A. Guaitani and I. Bartosek. 1983. Comparative kinetics of benz(a)anthracene,chrysene and triphenylene in rats after oral administration. I. Study with single compounds. Toxicol. Lett. 18: 103-109.

Myers, S.R. and J.W. Flesher. 1991. Metabolism of chrysene, 5-methylchrysene, 6-methylchryseneand 5,6-dimethylchrysene in rat liver cytosol, in vitro, and in rat subcutaneous tissue, invivo. Chem.-Biol. Interactions 77: 203-221.

Nordquist, M., D.R. Thakker, K.P. Vyas, et al. 1981. Metabolism of chrysene and phenanthrene tobay-region diol epoxides by rat liver enzymes. Mol. Pharmacol. 19: 168-178.

Phillips, D.H., H. R. Glatt, A. Seidel, W. Bochnitschek, F. Oesch and P.L. Grober. 1986. Mutagenicpotential of DNA adducts formed by diol-epoxides, triol-epoxides, and the K-region epoxide ofchrysene in mammalian cells. Carcinogenesis 7: 1739-1743.

Redmond, C.K., CA. Ciocco, J.W. Lloyd, and H.W. Rush. 1972. Long-term mortality study ofsteelworkers. VI. Dødelighet fra ondartede neoplasmer blant koksovnsarbeidere. J. Occup.Med. 14: 621-629. (Sitert i ATSDR, 1990)

Robertson, I. G. C. og B. Jernströ. 1986. Den enzymatiske konjugasjonen av glutation med bay-regiondiol-epoksider av benzopyren, benzanthracen og chrysen. Karsinogenese 7: 1633-1636.

Schlede, E., R. Kuntzman, S. Haber og A. H. Conney. 1970. Effekt av enzyminduksjon påmetabolisme og vevsfordeling av benzopyren. Kreft Res. 30: 2898-2904.

Sims, P. Og P. L. Grover. 1974. Epoksider i polycyklisk aromatisk hydrokarbonmetabolisme ogkarsinogenese. Adv. Kreft Res. 20: 165-274.

Sims, P. Og P. L. Grover. 1981. Involvering av dihydrodioler og diol-epoksider i metabolicactivation av polycykliske hydrokarboner annet enn benzopyren. In: Polycykliske Hydrokarbonerog Kreft. Vol. 3. H. V. Gelboin og P. O. P. Ts ‘ O, Red. Academic Press, New York, NY, s.117-181. (Sitert I ATSDR, 1990)

Sims, S.1970. Kvalitative og kvantitative studier av metabolismen av en rekke aromatiskehydrokarboner ved rotteleverpreparater. Biochem. Pharmacol. 19: 795-818.

Slaga, T. J., G. L. Gleason, G. Mills, et al. 1980. Sammenligning av hudtumor-initierende aktiviteter avdihydrodioler og diol-epoksider av forskjellige polycykliske aromatiske hydrokarboner. Kreft Res. 40: 1981-1984.

U. S. EPA (U. S. Environmental Protection Agency). 1994a. Integrert Risikoinformasjonssystem (IRIS). Miljøkriterier Og Vurderingskontor, Kontor For Helse ogmiljøvurdering, Cincinnati, OH.

U. S. EPA (U. S. Environmental Protection Agency). 1994b. Health Effects Assessment Summary Tables (HEAST), Årlig FY-94. Utarbeidet Av Miljøkriterier Og Vurderingskontor, Officeof Health And Environmental Assessment, Cincinnati, OH for Office Of Emergency andRemedial Response, Washington, DC.

Van Duuren, B. L., A. Sivak, A. Segal, L. Orris og L. Langseth. 1966. Svulsten fremme agenter avtobakk blad og tobakksrøyk kondensat. J. Natl. Kreft Ist. 37: 519-526. (Sitert inATSDR, 1990)

Weast, R. C., Red. 1988. I: CRC (Chemical Rubber Company) Håndbok For Kjemi og Fysikk,69th utg. Det er en av de mest kjente. Ed., CRC Press, Inc., Boca Raton, FL. p. C-209.

Wenzel-Hartung, R., H. Brune, G. Grimmer, P. Germann, J. Timm og W. Wosniok. 1990. Evaluering av den karsinogene styrken til 4 miljøpolysykliske aromatiske forbindelser etterintrapulmonal påføring hos rotter. Exp. Pathol. (Jena) 40: 221-227.

Weston, A., R. M. Hodgson, A. J. Hewer, R. Kuroda og P. L. Grover. 1985. Sammenlignende studier avmetabolisk aktivering av chrysen i gnager og menneskelig hud. Chem. Biol. Samhandle. 54: 223-242.

Hvit, K. L., H. H. Lysy, Og M. P. Holsapple. 1985. Immunosuppresjon av polycykliske aromatiskehydrokarboner: Et struktur-aktivitetsforhold i b6c3f1 og DBA/2 mus. Immunofarmakologi 9: 155-164.

Wislocki, P. G., E. S. Bagan, A. Y. H. Lu, et al. 1986. Tumorigenisitet av nitrerte derivater av pyren, benzantracen, chrysen og benzopyren i den nyfødte musetesten. Karsinogenese7: 1317-1322.

Wood, A. W., W. Levin, D. Ryan, et al. 1977. Høy mutagenisitet av metabolsk aktivert krysene1, 2-dihydrodiol: Bevis For bay region aktivering av chrysen. Biochem. Biophys. Res. Commun. 78: 847-854.

Wood, A. W., W. Levin, R. L. Chang, Et al. 1979. Mutagenisitet og tumorigenisitet av fenantren ogkrysenepoksider og diolepoksider. Kreft Res. 39: 4069-4077.

Wood, A. W., R. L. Chang, W. Levin, et al. 1980. Mutagenitet og tumorinitierende aktivitet avcyklopenta (c,d)pyren og strukturelt relaterte forbindelser. Kreft Res. 40: 642-649.

Wynder, E. L. Og D. Hoffmann. 1959. En studie av tobakkskarsinogenese. VII. rollen av høyerepolykliske hydrokarboner. Kreft 12: 1079-1086. Hent Toksisitetsprofiler Kondensert Versjon

Sist Oppdatert 8/29/97